Rehevöityneen järven ekologisen tilan parantaminen Hauhonselän ongelmakohtien selvitys

Pro Gradu -tutkielma Rehevöityneen järven ekologisen tilan parantaminen Hauhonselän ongelmakohtien selvitys Hanna Alajoki Jyväskylän yliopisto Bio- ja ympäristötieteiden laitos Ekologia ja evoluutiobiologia 6.4.2015 JYVÄSKYLÄN YLIOPISTO, Matemaattis-luonnontieteellinen tiedekunta

1 Bio- ja ympäristötieteiden laitos Ekologia ja evoluutiobiologia Alajoki H.: Rehevöityneen järven ekologisen tilan parantaminen Hauhonselän ongelmakohtien selvitys Pro Gradu tutkielma: 34 s. Työn ohjaajat: FT Anita Pätynen, FT Heikki Hämäläinen, MMM Jukka Mattila, Prof. Janne Kotiaho Tarkastajat: Dos. Atte Komonen, Dos. Timo Marjomäki Huhtikuu 2015 Hakusanat: ekologinen luokittelu, järvikunnostus, Lake Load Response -työkalu, ravinnekuormitus, rehevöityminen, VPD TIIVISTELMÄ Ihmistoiminnan aiheuttama pintavesien rehevöityminen on maailmanlaajuisesti yksi suurimmista vesiensuojelullisista ongelmista. Rehevöityminen johtuu kasvulle tärkeimpien ravinteiden pitoisuuksien kasvusta, mikä mahdollistaa perustuotannon lisääntymisen. Rehevöitymisen vaikutukset näkyvät lopulta ravintoverkon kaikilla trofiatasoilla. Rehevöitymisen seurauksena järven ekosysteemin rakenne ja toiminta muuttuvat niin, että järven kyky tarjota ekosysteemipalveluja heikkenee. Pintavesien rehevöitymisen ja muiden vesiensuojelullisten ongelmien hallitsemiseksi Euroopan Unioni on luonut yhtenäisen vesipolitiikan jäsenvaltioiden kesken. Vuonna 2000 voimaan tulleen EU:n vesipolitiikan puitedirektiivin (VPD) tavoitteena on estää pintavesien tilan huononeminen ja saavuttaa niiden hyvä ekologinen tila. Direktiivin toimeenpanemiseksi on toteutettu järvien ekologisen tilan luokittelu, jonka tarkoituksena on arvioida, kuinka paljon ihmistoiminta on muuttanut niiden tilaa. Mikäli tarkasteltavan järven tila todetaan hyvää huonommaksi, edellytetään toimenpiteitä hyvän ekologisen tilan saavuttamiseksi. Tämän tutkimuksen kohteena olevan järven, Hauhonselän, ekologinen tila on tyydyttävä. Hauhonselällä havaittuja ongelmia ovat mm. sinileväkukinnat ja runsas särkikalakanta. Tämän tutkimuksen tarkoituksena oli I) selvittää Hauhonselän ekologinen ja fysikaaliskemiallinen nykytila sekä sen kehitys viime vuosikymmeninä, II) tarkastella järveen kohdistuvan ulkoisen ravinnekuormituksen määrää sekä selvittää järveä eniten kuormittavat alueet ja III) asettaa tavoite järven kunnostukselle ja lähtökohdat tavoitteen saavuttamiselle. Hauhonselän fysikaalis-kemiallinen tila heikentyi äkillisesti 1990-luvun lopulla. Merkittävimmät Hauhonselkää kuormittavat alueet olivat Vuolujoen, Kirrisen ja Vuorenselän valuma-alueet. Ulkoiselle kuormitukselle määriteltiin tavoitetaso Lake Load Response (LLR) -työkalun avulla. Työkalun perusteella hyvän ekologisen tilan saavuttamiseksi Hauhonselkään tulevaa ravinnekuormitusta on vähennettävä vähintään 10 % kokonaisfosforin osalta ja 20 % kokonaistypen osalta. Kun tavoitetasoksi asetettiin järven tilamuutosta edeltänyt ravinnepitoisuustaso, kuormitusta on vähennettävä noin 40 % sekä kokonaistypen että kokonaisfosforin osalta.

2 UNIVERSITY OF JYVÄSKYLÄ, Faculty of Mathematics and Science Department of Biological and Environmental Science Ecology and Evolutionary Biology Alajoki H.: Improving the ecological status of an eutrophic lake and restoring ecosystem services problematics of lake Hauhonselkä Master of Science Thesis: 34 p. Supervisors: PhD Anita Pätynen, PhD Heikki Hämäläinen, MSc Jukka Mattila, Prof. Janne Kotiaho Inspectors: Dos. Atte Komonen, Dos. Timo Marjomäki April 2015 Key Words: ecological classification, eutrophication, Lake Load Response -tool, lake restoration, nutrient loading, WFD ABSTRACT Globally one of the major problems in controlling water pollution is eutrophication of surface waters by anthropogenic action. Eutrophication is caused by increased concentration of the main nutrients which enables a primary production to increase. Effects of the eutrophication can finally be seen in all trophic levels. As a consequence, the structure and function of the ecosystem change and its ability to offer ecosystem services declines. The European Union has created the policy to control the eutrophication and other water pollution problems. The water framework directive (WFD) came into effect in 2000 and its aim is to prevent pollution of surface waters and achieve at least good ecological state of them. To implement the directive, the classification of lakes has been established. Its aim is to evaluate, how much the state of lakes has been altered by anthropogenic action. If the state is worse than good, it requires action to achieve the good ecological state. The study lake of this investigation was Lake Hauhonselkä, the ecological state of which is only acceptable. The problems observed in Hauhonselkä are cyanobacterial blooms and abundant population of cyprinids, which reduce the recreational use of the lake. The aims of this study were I) to determine the ecological, physical and chemical characteristics of the lake at present state and the changes of those during the past few decades, II) to identify the amount of the external nutrient load and to examine the most important nutrient loading catchments of the lake and III) to set a target for lake restoration and premises to achieve it. The physical and the chemical state of Hauhonselkä worsened suddenly at the end of the 20 th century. The most important catchment causing the nutrient load of Hauhonselkä was the catchment of River Vuolujoki and the catchments of Lake Vuorenselkä and Lake Kirrinen. The target level of external nutrient load was set by using Lake Load Response (LLR) -tool. On the grounds of the LLR -tool, the external phosphorus load must be reduced by at least 10 % and nitrogen load at least 20 % to achieve the good ecological state. When the target is to achieve the nutrient level of Hauhonselkä before the sudden worsening, the external load of both nutrients must be reduced by about 40 %.

3 Sisältö 1. JOHDANTO... 4 2. AINEISTO JA MENETELMÄT... 7 2.1. Tutkimusalueen kuvaus... 7 2.2. Hauhonselän ekologinen tila... 9 2.3. Aineisto ja sen käsittely... 10 2.3.1. Hauhonselän ekologisen ja fysikaalis-kemiallisen tilan tarkastelu... 10 2.3.2. Ulkoisen ravinnekuormituksen määrän ja valuma-alueen ongelmakohtien selvitys... 14 2.3.3. Ravinnekuormituksen tavoitetason asettaminen... 16 3. TULOKSET... 17 3.1. Hauhonselän veden laadun nykytila... 17 3.2. Hauhonselän tilan kehitys vedenlaadun ja kasviplanktonin perusteella... 20 3.3. Hauhonselän ja Vuolujoen valuma-alueilla sijaitsevien järvien vedenlaatu... 24 3.4. Hauhonselkään laskevien ojien veden laatu ja ravinnekuormitus... 25 3.5. Ravinnekuormituksen tavoitetaso... 27 4. TULOSTEN TARKASTELU... 28 4.1. Hauhonselän tila ja sen kehitys... 28 4.2. Valumavedet ja -kuormitus... 28 4.3. Ulkoisen ravinnekuormituksen vähentämistarve... 29 5. JOHTOPÄÄTÖKSET... 30 KIITOKSET... 31 KIRJALLISUUS... 31

4 1. JOHDANTO Järvien rehevöitymisellä tarkoitetaan kasvulle tärkeimpien ravinteiden, erityisesti fosforin, pitoisuuksien noususta johtuvaa vesiekosysteemin perustuotannon lisääntymistä (Schindler 1977). Rehevöitymiskehitys on luontainen osa järven elinkaarta. Rehevöitymiskehitys voi tapahtua pioneerivaiheen karusta järvestä kohti erittäin rehevää, umpeen kasvanutta kliimaksivaiheen järveä (Särkkä 1996). Toisaalta kehitystä voi tapahtua myös toiseen suuntaan tai sitä ei havaita lainkaan. Ihmistoiminnan aiheuttama pintavesien rehevöitymisen nopeutuminen on maailmanlaajuisesti yksi suurimmista vesiensuojelullisista ongelmista (Smith 2003). Ihmistoiminta kiihdyttää rehevöitymistä lisäämällä pintavesiin kohdistuvaa ravinnekuormitusta. Kuormitus jaetaan piste- ja hajakuormitukseen (Carpenter ym. 1998). Pistekuormituslähteitä ovat pääasiassa yhdyskuntien ja teollisuuden jätevedet, mutta niihin voidaan lukea myös turvetuotanto. Maataloudesta, haja-asutusalueilta, metsätaloudesta sekä ilmalaskeumana vesistöihin kulkeutuva kuormitus on hajakuormitusta. Pistekuormitus on kehittyneissä maissa saatu hallintaan, ja sen merkitys rehevöitymisen aiheuttajana on vähentynyt (Carpenter ym. 1998). Lainsäädännön kehittyminen ja säädösten tiukentuminen ovat merkittävästi edesauttaneet pistekuormituksen vähentymistä. Sen sijaan hajakuormituksen hallinta on vaikeampaa, ja se on edelleen merkittävä rehevöitymisen aiheuttaja kaikkialla. Hajakuormitus kertyy laajoilta maa-alueilta, joten sen lähteiden tunnistaminen on haastavaa ja lisäksi kuormitukseen puuttuminen on kallista. Hajakuormituksen vähentäminen lainsäädännön kautta on vaikeaa ja herättää yhteiskunnallista keskustelua. Olemassa olevista ohjauskeinoista, kuten maatalouden ympäristötukijärjestelmästä, huolimatta hajakuormitusta ei ole onnistuttu vähentämään riittävästi. Rehevöityvän järven fysikaalis-kemiallisessa tilassa tapahtuvien muutosten tuloksena järven eliöyhteisössä tapahtuu merkittäviä muutoksia, jotka näkyvät lopulta ravintoverkon kaikilla trofiatasoilla (Carpenter ym. 1985, Jeppesen ym. 2000). Monimuotoisuus lisääntyy aluksi, mutta lopulta pienenee (mm. Carpenter ym. 1998). Järven rehevöityminen näkyy levämäärän kasvuna ja sinileväongelmien yleistymisenä (Schindler 1977). Tämän seurauksena veden näkösyvyys pienenee ja valaistusolot muuttuvat (Kalff 2002), mikä vaikuttaa esimerkiksi petokalojen saalistustehokkuuteen (Turesson & Brönmark 2007) ja kalalajien väliseen kilpailuun (Diehl 1988). Pohjalle alkaa kertyä aiempaa enemmän orgaanista ainesta, minkä seurauksena hajotustoiminta kiihtyy ja happiolosuhteet heikentyvät (Wetzel 2001). Happiolosuhteiden heikentyminen vaikuttaa suoraan järven eliöyhteisöön: vähähappisuutta sietävä lajisto runsastuu muiden lajien kustannuksella. Rehevöitymisen myötä särkikalakanta kasvaa (Jeppesen ym. 2000, Olin ym. 2002). Särkikalat käyttävät tehokkaasti ravinnokseen kasviplanktonia laiduntavaa eläinplanktonia, jolloin kasviplankton runsastuu entisestään ja rehevöityminen kiihtyy (Jeppesen 1997). Särkikalakanta säilyy runsaana eläinplanktonin määrän vähentymisestä ja suurikokoisen eläinplanktonlajiston häviämisestä huolimatta, sillä sopeutumiskykyisenä särkikalasto kykenee vaihtamaan ravintokohteensa pohjaeläimiin. Järven rehevöityessä vesikasvillisuus (vesimakrofyytit) saattaa runsastua ja biomassa kasvaa yhteisön koostuessa enenevissä määrin lähellä pintaa kasvavista lajeista (Jeppesen ym. 2000). Veden samentumisen vuoksi valoa ei riitä esimerkiksi pohjaversoisille, jolloin vesikasvilajiston monimuotoisuus vähentyy (Kalff 2002). Toisaalta muu vesikasvillisuus on hidaskasvuisena heikompi kilpailemaan valosta nopeakasvuiseen kasviplanktoniin verrattuna, joten vesikasvillisuus voi kokonaisuudessaan myös vähentyä. Vesikasvillisuuden tarjoaman suojan vähentymisen vuoksi eläinplankton altistuu voimakkaammin kalojen saalistukselle eikä enää kykene rajoittamaan kasviplanktontuotantoa (Scheffer 2001). Rehevöityminen voi lopulta johtaa

5 kasviplanktonin dominanssiin vesikasvillisuuden kustannuksella, ja pienistä ja matalista järvistä vesikasvillisuus voi kadota jopa täysin. Vaihtoehtoisesti runsas vesikasvillisuus voi ylläpitää kirkkaan veden tilaa rehevässä järvessä, sillä vesikasvillisuus ehkäisee sedimentin fysikaalista resuspensiota, eli sedimentin sekoittumista veteen (Scheffer 2001). Lisäksi se sitoo ravinteita ja tarjoaa suojaa eläinplanktonille. Voimakkaan ravinnekuormituksen ja muiden stressitekijöiden aikaansaama ekosysteemin tilan muuttuminen voi tapahtua äkillisesti järven sietokyvyn ylityttyä, jolloin puhutaan ns. regime-shift-tyyppisestä voimakkaasta muutoksesta (Ludwig ym. 1997). Sietokyvyn alentuminen tekee järvestä haavoittuvan, jolloin pienempikin ulkoinen tekijä voi aikaansaada muutoksen (Folke ym. 2004). Esimerkki tällaisesta on pienikokoisen kirkasvetisen ja vesikasvillisuuden valtaaman järven äkillinen muutos kasviplanktonin ja orgaanisen aineen samentamaan tilaan, josta vesikasvillisuus voi puuttua täysin (Scheffer 2001). Järvi ei välttämättä palaudu aiempaan tilaansa, vaikka muutoksen aikaansaanut tekijä poistettaisiin (Scheffer ym. 2001), sillä järven sisäiset prosessit ja erilaiset itsesäätelymekanismit voivat hidastaa palautumista muutosta edeltäneeseen tilaan. Hyväkuntoisen järven pohjasedimentti toimii puskurina rehevöitymistä vastaan varastoimalla fosforia (Mortimer 1941), sillä hapekkaissa olosuhteissa vesipatsaassa liukoisessa muodossa oleva fosfori sitoutuu raudan kanssa järven pohjasedimenttiin. Sedimentin fosforinpidätyskykyyn vaikuttavat happi- ja rautapitoisuuden lisäksi monet muut tekijät, kuten sedimentin lämpötila, hapetus-pelkistysaste, ph sekä sedimentissä tapahtuvat monimutkaiset biogeokemialliset prosessit (Hupfer & Lewadowski 2008). Rehevöitymisen myötä pohjalle kertyvän orgaanisen aineksen määrän lisääntyminen ja happea kuluttavan hajotustoiminnan kiihtyminen madaltavat pohjasedimentin ravinteiden pidätyskykyä, kun sedimentoituvan fosforin ja pohjasedimentin fosforin pidätyskyvyn välille muodostuu epätasapaino (Correll 1998, Hupfer & Lewadowski 2008). Hapen loppuessa fosfori saattaa, sedimentin muista ominaisuuksista riippuen, muuttua jälleen liukoiseen muotoon ja vapautua veteen. Tätä kutsutaan fosforin sisäiseksi kuormitukseksi, joka kiihdyttää ja ylläpitää järven rehevöitymiskehitystä. Fosforin sisäistä kuormitusta voi tapahtua esimerkiksi kerrostuvan järven syvän veden vyöhykkeellä, eli profundaalissa, kun se ei saa happitäydennystä vesipatsaan ylemmistä kerroksista (Wetzel 2001). Fosforin vapautumista sedimentistä voi tapahtua myös järven matalammilla alueilla, eli litoraalivyöhykkeellä (Lee ym. 1977). Tuulten aikaansaamat veden liikkeet aiheuttavat sedimentin resuspensiota (Scheffer 1998, Jeppesen ym. 1997). Resuspensiossa sedimentissä olevaa fosforia voi liueta veteen. Resuspensiota aiheuttavat myös pohjalla elävien selkärangattomien aktiivisuus sekä niitä ravinnokseen etsivät kalat (mm. Fukura ja Sakamoto 1987, Scheffer 1998, Jeppesen ym. 1997). Rehevöitymisen seurauksena järven rakenne ja toiminta muuttuvat niin, että järven kyky tarjota ekosysteemipalveluja heikkenee (Postel ja Carpenter 1997, Dudgeon ym. 2005). Tämän myötä rehevöityminen muodostuu ongelmaksi ihmisen kannalta, sillä kastelu-, peseytymis- ja raakaveden otto sekä kalastus ja muu virkistyskäyttö hankaloituvat (Postel ja Carpenter 1997). Sinileväpitoisen veden käyttö on haitallista, sillä osa sinilevälajeista erittää ihoärsytystä aiheuttavia sekä maksaa ja hermostoa vaurioittavia myrkkyjä (Chorus & Bartram 1999). Muutokset kalayhteisössä, kuten särkikalaston runsastuminen, petokalojen vähentyminen ja hapettomuudesta johtuvat kalakuolemat, vaikuttavat kalastuksen kannattavuuteen (Tammi ym. 1999). Järven tilan ja järven tarjoamien ekosysteemipalvelujen määrän välillä onkin havaittu olevan yhteys. Esimerkiksi Tolosen ym. (2014) tutkimuksessa rehevöittävän ravinnekuormituksen vähentymisellä ja järven tilan kohentumisella oli positiivinen vaikutus mm. kalansaaliin

määrään ja arvokalojen lisääntymiseen Päijänteellä. Toistaiseksi aihepiiristä on kuitenkin olemassa hyvin niukasti tutkimustietoa. Euroopassa rehevöityminen on ollut suurin pintavesiin kohdistuva uhka jopa vuosisadan ajan (Jeppesen 2007). Euroopan Unioni on luonut yhtenäisen vesipolitiikan jäsenvaltioiden kesken, jotta pintavesien rehevöityminen ja muut vesiensuojelulliset ongelmat saataisiin hallintaan. Vuonna 2000 voimaan tulleen EU:n vesipolitiikan puitedirektiivin tavoitteena on estää pintavesien tilan huononeminen ja saavuttaa niiden hyvä ekologinen tila (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2000). Direktiivin toimeenpanemiseksi on toteutettu järvien tilan ekologinen luokittelu, jonka tarkoituksena on arvioida, kuinka paljon ihmistoiminta on muuttanut niiden tilaa. Luokittelua varten järvet on ryhmitelty eri tyyppeihin niiden luontaisten ominaisuuksien perusteella, joiden tiedetään vaikuttavan esimerkiksi järven rehevöitymisherkkyyteen (Vuori ym. 2006). Luokittelutekijöille on määritelty tyyppikohtaiset luonnontilaa vastaavat vertailuolosuhteet, ja luokittelu tapahtuu vertaamalla järvessä havaittuja olosuhteita vertailuolosuhteisiin. Vastaavaa menetelmää käytetään myös jokien luokitteluun. Luokittelu tapahtuu vesistön eliöyhteisön perusteella, ja siinä käytetään kasviplanktonia, päällysleviä, vesikasvillisuutta, kalastoa ja pohjaeläimiä (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2000). Havaintoja veden fysikaalis-kemiallisista olosuhteista hyödynnetään luokittelussa biologisten tekijöiden tukena. Ekologisessa luokittelussa järven tila jaotellaan johonkin viidestä kategoriasta: erinomainen, hyvä, tyydyttävä, välttävä tai huono. Mikäli tarkasteltavan järven tila todetaan hyvää huonommaksi, se edellyttää toimenpiteitä hyvän ekologisen tilan saavuttamiseksi. Rehevöityneen järven ekologisen tilan parantaminen edellyttää ennen kaikkea ulkoisen kuormituksen vähentämistä (Lee ym. 1977). Sisäisen kuormituksen häiritessä järven toipumiskehitystä järven tila ei välttämättä kohennu ja rehevöitymiskehitys voi jopa jatkua ulkoisen kuormituksen vähentymisestä huolimatta (mm. Søndergaard ym. 2001). Rehevöitymisestä toipumista voidaan nopeuttaa sisäistä kuormitusta vähentävillä, järveen kohdennettavilla kunnostustoimenpiteillä. Tämän tutkimuksen kohteena oli Hämeenlinnassa Hauhon taajamassa sijaitseva rehevöitynyt järvi, Hauhonselkä, jonka ekologinen tila on tyydyttävä. Hauhonselällä havaittuja ongelmia ovat mm. sinileväkukinnat ja runsas särkikalakanta, jotka heikentävät järven virkistyskäyttömahdollisuuksia. Tämän tutkimuksen tarkoituksena oli I) selvittää Hauhonselän ekologinen ja fysikaalis-kemiallinen nykytila sekä sen kehitys viime vuosikymmenien aikana, II) tarkastella järveen kohdistuvan ulkoisen kuormituksen määrää sekä selvittää järveä eniten kuormittavat alueet ja III) asettaa tavoite järven kunnostukselle ja lähtökohdat tavoitteen saavuttamiselle. Järven tilan kehityksen tarkastelussa (I) oltiin kiinnostuneita mahdollisesta regime-shift-tyyppisestä muutoksesta. Oletuksena oli, että Hauhonselän veden laadussa ei ole tapahtunut pitkäaikaisia muutoksia ja siinä esiintyvä vaihtelu on satunnaista. Tavoitteenasettelussa (III) ulkoiselle kuormitukselle määriteltiin tavoitetaso, jolla saavutetaan paitsi vähintään hyvä ekologinen tila, myös tila, jossa järven tarjoamat ekosysteemipalvelut on paremmin turvattu. Tutkimuksen tuloksia hyödynnetään järvelle laadittavassa kunnostussuunnitelmassa, jossa esitetyt toimenpiteet toteuttamalla kuormituksen tavoitetaso saavutetaan. Kun järveä eniten kuormittavat alueet, järven ongelmat sekä ulkoisen kuormituksen määrän vähentämistarve tunnetaan, saadaan luotua perusta järven kunnostusmahdollisuuksille. Lisäksi kunnostustoimet osataan ohjata oikeille alueille sekä priorisoida oikein niin, että toiminta on tuloksellista ja kustannustehokasta. 6

7 2. AINEISTO JA MENETELMÄT 2.1. Tutkimusalueen kuvaus Hauhonselkä on keskikokoinen ja matalahko Kanta-Hämeessä sijaitseva järvi, joka kuuluu Kokemäenjoen vesistöalueella (vesistöalue nro 35) sijaitsevaan Hauhon reittiin (vesistöalue nro 35.7). Järven pinta-ala on 2212 ha ja sen tilavuus on noin 79,2 10 6 m 3. Järven keskisyvyys on 3,5 m (Kuva 1) ja maksimisyvyys pääsyvännealueella järven pohjoisosassa noin 10 m. Pääsyvännealueen lisäksi järven pohjoispäässä sijaitsevassa Vitsiälänlahdessa on toinen pienempi syvännealue, jonka maksimisyvyys on noin 8 m. Suomen ympäristökeskuksen kehittämässä ja ylläpitämässä WFSF- Vemala-vesistömallijärjestelmässä (Huttunen ym. 2008) Hauhonselän viipymäajaksi on arvioitu noin 79 vrk, eli vesi vaihtuu järvessä suhteellisen nopeasti. Hauhonselkä on järvityypiltään matala runsashumuksinen järvi, ja sen ekologinen tila on tyydyttävä. Järven tilan heikkeneminen on todettu aikaisemmissa selvityksissä ja tilan parantamiseksi on suositeltu ulkoisen kuormituksen vähentämistä (Kaipainen ym. 2002, Anon. 2010). Varmaa syytä järven tilan heikkenemiselle ei tiedetä. Hauhonselän valuma-alueella (92,53 km 2, Kuva 2) harjoitetaan runsaasti peltoviljelyä (peltojen osuus 27 % valuma-alueen maapinta-alasta) ja metsätaloutta (metsien osuus 68 % valuma-alueen maapinta-alasta). Lisäksi valuma-alueella on taajamaja haja-asutusta. Vuonna 2002 Hauhon reitille tehdyn kuormitusselvityksen mukaan Hauhonselkään tulevasta fosforikuormituksesta 59 % ja typpikuormituksesta 56 % on peräisin maataloudesta (Kaipainen ym. 2002). Haja-asutuksen jätevesien osuus kokonaisfosforikuormituksesta oli selvityksen mukaan 7 % ja kokonaistyppikuormituksesta 2 %. Näiden lisäksi kuormitusta tulee metsätaloudesta ja ilmalaskeumana. Vuonna 1972 käyttöön otetun Hauhon keskustaajaman jätevedenpuhdistamon jätevedet johdettiin käsittelyn jälkeen Hauhonselän Vitsiälänlahteen vuoteen 2005 saakka, jolloin puhdistamon toiminta loppui (Oksjoki 2006). Tämän jälkeen jätevedet on johdettu käsiteltäväksi Hämeenlinnaan. Syvyys (m) 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 % tilavuudesta 0 20 40 60 80 100 Kuva 1. Hauhonselän syvyysvyöhykkeiden tilavuuksien osuudet järven kokonaistilavuudesta hypsografisen käyrän avulla kuvattuna. Syvyysvyöhykkeiden tilavuustiedot perustuvat ympäristöhallinnon ylläpitämästä HERTTA-tietokannasta ladattuun järvikorttiin.

Hauhonselällä on tärkeä maisemallinen merkitys, sillä järven itärantaa rajaavalla harjumuodostumalla sijaitsee Hauhon taajama sekä kulttuurihistoriallisesti merkittävä vanha puutaloalue Wanha Raitti. Hauhonselän rannoilla on lisäksi kesämökkejä ja yleinen uimaranta. Hauhonselällä onkin suuri virkistyskäytöllinen merkitys sekä paikallisille että kesäasukkaille. Hauhonselän valuma-alueella on kahden pienen järven ketju, jonka vedet laskevat Hauhonselän itäosaan. Ylempi järvistä on Kirrinen (pinta-ala 33,9 ha, tilavuus 1,4 10 6 m 3 ) ja alempi Vuorenselkä (pinta-ala 91,6 ha, tilavuus 2,6 10 6 m 3 ). Järvien koillispuolella on harjumuodostuma ja järvet ovat pohjavesivaikutteisia. Molemmat järvet ovat erittäin reheviä. Järvien ekologista tilaa ei ole virallisesti arvioitu, mutta veden laadun perusteella Vuorenselän tilaa on luonnehdittu välttäväksi (Jutila 2013). Järviin kohdistuva vesistökuormitus on karttatarkastelun perusteella pääasiassa maataloudesta ja hajaasutuksesta johtuvaa hajakuormitusta. Kirrisen koillisrannalla sijaitsevan Viittakiven opiston jätevedet käsiteltiin vuoteen 2007 saakka omalla puhdistamolla ja johdettiin käsittelyn jälkeen Kirriseen. Opiston puhdistamolta tuleva jätevesikuormitus oli hyvin pientä, eikä sillä ollut merkittävää vaikutusta järven rehevöitymisongelmiin (Oravainen 2008). Hauhonselän eteläosaan laskee rehevä (kokonaisfosforipitoisuus 33 190 µg l -1 ) ja humuspitoinen (Väriluku 80 350 mg pt l -1 ) Vuolujoki, joka vaikuttaa aikaisemman tiedon perusteella merkittävästi Hauhonselän tilaan (Kaipainen ym. 2002). Vuolujoki on jokityypiltään keskisuuri turvemaiden joki, ja sen ekologinen tila on tyydyttävä. Kaipaisen ym. (2002) selvityksen mukaan yli puolet Hauhonselkään tulevasta ravinnekuormituksesta on peräisin Vuolujoen valuma-alueelta. Vuolujoen valuma-alue (pinta-ala n. 150 km 2, Kuva 2) on maa- ja metsätalousvaltainen ja joen lähivaluma-alue on voimakkaasti viljelty. Vuolujoen pituus on noin 20 km ja se saa alkunsa pienikokoisesta Eteläistenjärvestä (pintaala 16 ha, keskisyvyys 0,5 m ja tilavuus 81 10 6 m 3 ). Eteläistenjärvi on voimakkaasti rehevöitynyt ja lähes umpeenkasvanut järvi. Eteläistenjärven valuma-alue (89,2 km 2 ) on järven kokoon nähden erittäin suuri. Lähivaluma-alue on voimakkaasti viljelty. 8

9 Kuva 2. Hauhonselän ja Vuolujoen valuma-alueet. Kartalle on merkitty vesien kulkusuunnat vesistöreitillä mustilla nuolilla. 2.2. Hauhonselän ekologinen tila Ympäristöhallinnon ylläpitämän HERTTA-tietokannan mukaan Hauhonselän ekologisen tilan luokittelu perustuu biologisten tekijöiden osalta kasviplanktoniin, vesikasvillisuuteen (makrofyytit), pohjaeläimiin ja kaloihin, joiden tukena on käytetty fysikaalis-kemiallisia tekijöitä, eli kokonaisfosfori- ja kokonaistyppipitoisuuksia (Aroviita ym. 2012). Kasviplanktonaineiston perusteella Hauhonselän ekologinen tila on tyydyttävä. Tilaa heikentää erityisesti sinilevien suuri osuus. Ekologinen tila on myös vesikasvillisuuteen perustuen tyydyttävä.

10 Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitoksen (RKTL) kesällä 2011 tekemän koekalastuksen perusteella Hauhonselän kalayhteisö on voimakkaasti särkikalavaltainen. Valtalajeina olivat särki (34 kpl/verkkovrk), salakka (14 kpl/verkkovrk) ja pasuri (4 kpl/verkkovrk). Petomaisia kaloja oli erittäin vähän. Pituudeltaan yli 15 cm pituisia, petomaisiksi luettavia ahvenia oli suhteessa eniten (3 kpl/verkkovrk). Suuria petokaloja oli hyvin vähän (2 kpl/verkkovrk). Kalalajiston perusteella järven ekologinen tila on välttävä. Hauhonselän pohjaeläinlajisto koostuu rehevälle järvelle tyypillisestä lajistosta. Järven ekologinen tila on pohjaeläinlajiston perusteella erinomainen. On kuitenkin huomioitava, että pohjaeläinlajiston käyttö matalien järvien ekologisen tilan arvioinnissa on epäluotettavaa (Jyväsjärvi ym. 2013), eikä sitä nykyisin suositella keskisyvyydeltään alle 3 m syvyisille järville (Aroviita ym. 2012). Hauhonselän keskisyvyys on hieman yli 3 m, mutta on mahdollista, että syvännealueen pohjaeläimistöön perustuva luokittelu ei ole Hauhonselällä kovin luotettava. Fysikaalis-kemiallisten luokittelutekijöiden perusteella Hauhonselän tila on tyydyttävä ja luokittelussa on painotettu fosforia. 2.3. Aineisto ja sen käsittely 2.3.1. Hauhonselän ekologisen ja fysikaalis-kemiallisen tilan tarkastelu Hauhonselän veden laatua on tarkkailtu Hauhon taajaman jätevedenpuhdistamon velvoitetarkkailun yhteydessä säännöllisesti 1970-luvun alkupuolelta lähtien (Toivanen 2014). Näytteitä on otettu pääsyvännealueelta pääasiassa kaksi kertaa vuodessa, lopputalvella ja loppukesällä. Järven fysikaalis-kemiallisen tilan tarkastelussa hyödynnettiin tätä vedenlaatuaineistoa, joka on saatavissa ympäristöhallinnon ylläpitämästä Hertta-tietokannasta. Hauhonselän vedenlaatuaineistosta selvitettiin, onko järven tilassa tapahtunut selkeitä muutoksia tarkkailujakson aikana. Aineistosta arvioitiin ensin ilmeisin alustava muutoskohta silmämääräisesti ja sen jälkeen täsmennettiin arviota liu uttamalla muutoskohtaa alustavan muutoskohdan molemmin puolin ja vertaamalla muutoskohtien erottamia ajanjaksoja tilastollisesti. Tilastollinen tarkastelu tehtiin ei-parametrisella Mann- Whitney U -testillä. Aikaisemmin vastaavanlaista tarkastelua on hyödynnetty ns. regime shift -tyyppisen äkillisen muutoksen ajoitukseen mm. ilmasto-olosuhteiden vaihtelun tarkastelussa (Mauget 2003 a, b). Parametrista t-testiä (Ducré-Robitaille, ym. 2003) ei voitu käyttää, sillä aineisto on joidenkin muuttujien, kuten kokonaistypen ja a- klorofyllipitoisuuden osalta pieni, eikä normaalijakautuneisuusoletus täyttynyt kaikkien muuttujien osalta. Tässä työssä U-testiä hyödynnettiin lähinnä indeksiluontoisena mittausvälineenä, jonka avulla pyrittiin tunnistamaan numeerisesti aikasarjassa oleva todennäköisin hyppäyksellisen muutoksen kohta. Tilastollinen tarkastelu tehtiin seuraaville vedenlaatutekijöille: kokonaisfosfori-, kokonaistyppi-, a-klorofylli- ja happipitoisuus, lämpötila, näkösyvyys, sameus, väri ja kemiallinen hapenkulutus. Tarkastelu tehtiin erikseen talvi- ja kesäaineistolle. Happipitoisuuden ja lämpötilan tarkastelu tehtiin pohjanläheiselle vesikerrokselle (1 m pohjan yläpuolella) ja kokonaisfosforipitoisuuden tarkastelu sekä pinnanläheiselle (1 m syvyys) että pohjanläheiselle vesikerrokselle. Muiden parametrien tarkastelussa keskityttiin pinnanläheisen vesikerroksen tuloksiin. Vedenlaatuaineistot jaettiin kahteen ryhmään liu uttamalla tarkasteltavaa muutosajankohtaa, eli ryhmäjaottelun leikkauspistettä vuodella eteenpäin alkaen leikkauspisteestä 1994/1995 ja päättyen leikkauspisteeseen 2000/2001 (Taulukko 1). Leikkauspisteitä ja vertailtavia ryhmäpareja muodostui siten seitsemän. Vertailu tehtiin tarkasteltavaa muutoskohtaa (leikkauspistettä) edeltävälle (ryhmä 1) ja sitä

seuraavalle (ryhmä 2) aineistolle. Havaintoja jätettiin tarkastelun ulkopuolelle joko ryhmän 1 alusta tai ryhmän 2 lopusta niin, että vertailtavien ryhmien otoskoot saatiin yhtä suuriksi. Testattavana hypoteesina tilastollisessa tarkastelussa oli, että tarkasteltavien ryhmien jakaumien sijainnissa ei ole eroja, eli muuttujien arvot ovat samasta jakaumasta peräisin verrattavina ajanjaksoina. Toisin sanoen, nollahypoteesin mukaan veden laadussa ei ole tapahtunut pitkäkestoisia muutoksia ja siinä esiintyvä vaihtelu on satunnaista. Mikäli 5 % todennäköisyystaso (P-arvo) alittuu jonkun leikkauspisteen ryhmävertailun kohdalla, nollahypoteesi on perusteltua hylätä. Tällaisessa tilanteessa tarkasteltavien ryhmien arvot poikkeavat toisistaan niin suuresti, ettei ero selity sattumalla. Mikäli arvoissa havaitaan selkeä ero, kyse voi olla hyppäyksenomaisesta (regime-shift) muutoksesta kyseisen leikkauspisteen kohdalla. Merkittävin muutos veden laadussa on ajoitettavissa leikkauspisteeseen, jossa P-arvo on pienin (Mauget 2003 a, b). Tilastollinen testaus toteutettiin ohjelmalla IBM SPSS Statistics 19. Hauhonselällä toteutettiin vesinäytteenotto vuonna 2013, minkä tarkoituksena oli selvittää, miten järven veden laatu kehittyy vuoden aikana ja miten se vaihtelee järven eri osissa. Vesinäytteitä otettiin kerran lopputalvella ja keväällä, kaksi kertaa kesällä ja kerran syksyllä. Näytteitä otettiin yhteensä viidestä näytepisteestä (Taulukko 2, Kuva 3). Näytepisteistä yksi (HAUH/4) sijaitsi järven pääsyvännealueella, yksi Vitsiälänlahden syvänteessä (HAUH/3) ja kaksi matalammalla alueella järven etelä- (HAUH/4A) ja keskiosassa (HAUH/4B). Syvännealueiden pisteet olivat samoja kuin järven velvoitetarkkailussa. Vesinäytteet otettiin syvännealueilla 1 m syvyydeltä, 5 m syvyydeltä sekä 7 8 m syvyydeltä. Matalilla alueilla näytteenottosyvyys oli 1 m. Näytteenotto tapahtui Limnos-merkkisellä vesinäytteenottimella. Näytepisteiltä mitattiin veden näkösyvyys sekä näytteenottosyvyyksien lämpötila. Näytteenotossa noudatettiin vesi- ja ympäristöhallituksen hyväksymiä menetelmiä (Mäkelä ym. 1992, Kettunen ym. 2008). Näytteistä analysoitiin veden fysikaalis-kemialliset muuttujat (Taulukko 3). Näytteet analysoitiin Kokemäenjoen vesistön vesiensuojeluyhdistyksen laboratoriossa, joka on FINAS-akkreditointipalvelun akkreditoima testauslaboratorio T064. 11

12 Taulukko 1. Vedenlaatutestin leikkauspisteiden ajankohta sekä vertailtavien ryhmien sisältämien havaintojen lukumäärä (N/ryhmä). Testissä vertaillut ryhmät olivat samansuuruisia leikkauspisteen molemmin puolin. Kokonaisfosforin (P) osalta testi tehtiin sekä pinnan- (1 m) että pohjanläheisille (p-1 m) havainnoille. Happipitoisuuden (O 2 ) ja lämpötilan (Lt) osalta testi tehtiin pohjanläheiselle vesikerrokselle. a-klorofylliaineisto (a-klorof.) koskee 0-2 m syvyyttä. Kokonaistypen (kok.n), sameuden, värin ja kemiallisen hapenkulutuksen (COD Mn ) osalta testi tehtiin pinnanläheisille havainnoille. Suure Leikkauspiste 1 2 3 4 5 6 7 1994/1995 1995/1996 1996/1997 1997/1998 1998/1999 1999/2000 2000/2001 P, 1 m, talvi N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 P, p-1 m, talvi N/ryhmä 18 17 17 16 15 14 13 P, 1 m, kesä N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 P, p-1 m, kesä N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 N, 1 m, talvi N/ryhmä 6 7 8 9 10 11 12 N, 1 m, kesä N/ryhmä 6 7 8 9 10 11 12 O 2, p-1 m, talvi N/ryhmä 18 17 17 16 15 14 13 O 2, p-1 m, kesä N/ryhmä 17 16 15 14 13 12 11 Lt, p-1 m, talvi N/ryhmä 18 17 17 16 15 14 13 Lt, p-1 m, kesä N/ryhmä 17 16 15 14 13 12 11 Näkös., talvi N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 Näkös., kesä N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 Sameus, talvi N/ryhmä 9 10 11 12 13 14 15 Sameus, kesä N/ryhmä 10 11 12 13 13 12 11 Väri, talvi N/ryhmä 19 18 17 16 15 14 13 Väri, kesä N/ryhmä 17 16 15 14 13 12 11 COD Mn, talvi N/ryhmä 8 9 10 11 12 13 13 COD Mn, kesä N/ryhmä 8 9 10 11 12 13 13 a-klorof. N/ryhmä 4 5 6 7 8 9 10

Kuva 3. Vesinäytteenottopisteet Hauhonselällä ja sen valuma-alueella vuonna 2013. 13

14 Taulukko 2. Hauhonselän vesinäytteenottopisteiden kokonaissyvyys, näytteenottosyvyydet ja -ajankohdat. X = näyte on otettu kyseisestä pisteestä kyseisenä ajankohtana. Näytepiste Kok.syvyys, m N.ottosyvyys, m 6.3.2013 21.5.2013 10.7.2013 31.7.2013 3.9.2013 HAUH/3 7,5 1; 5; 7 x x x x HAUH/4 8,0 1; 5; 7,5 x x x x x HAUH/4A 2,0 1 x x x x HAUH/4B 2,6 1 x x x Taulukko 3. Järvinäytepisteistä otetuille vesinäytteille tehdyt analyysit ja analysoinnissa käytetyt standardimenetelmät. Suure Happipitoisuus Menetelmä/standardi SFS-EN 25813, 1993, modif. Hapen kyll.% KVVY LA31 (Kumottu SFS 3040, 1990) Sameus SFS-EN ISO 7027, 2000 Kiintoaine SFS-EN 872:2005 Sähkönjohtokyky SFS-EN 27888, 1994, (modif.) ph SFS 3021, 1979 Väri, lac COD(Mn) SFS 3036, 1981 SFS-EN ISO 7887:2012 osa 6, method C modif. Kok.N Sisäinen menetelmä KVVY LA07 perustuu SFS-EN ISO 11905-1:1998 NO 23 -N SFS-EN ISO 13395, 1997 (modif.) NH 4 -N Sisäinen menetelmä KVVY LA23, perustuu SFS-EN ISO 11732:2005 Kok.P Sisäinen menetelmä LA006 (SFS-EN ISO 6878;2004, modif. Aquakem) PO 4 -P Sisäinen menetelmä KVVY LA08 perustuu SFS-EN ISO 6878:2004 a-klorofylli SFS 5772:1993 Hauhonselältä on otettu kasviplanktonnäytteitä 1960-luvulla viisi kappaletta ja 2000- luvulla viisi kappaletta. Kasviplanktonnäytteistä on laskettu lajikohtaiset biomassat, kokonaisbiomassat sekä sinilevien biomassaosuus. Kasviplanktonaineiston perusteella selvitettiin, onko sinilevien osuudessa tai kasviplanktonin kokonaisbiomassassa eroa vuosikymmenten välillä. Aineiston pienen koon vuoksi tilastollinen tarkastelu toteutettiin ei-parametrisella Mann-Whitney U -testillä. Tilastollinen testaus tehtiin ohjelmalla IBM SPSS Statistics 19. 2.3.2. Ulkoisen ravinnekuormituksen määrän ja valuma-alueen ongelmakohtien selvitys Ravinnepitoisuudet ja ravinnekuormituksen määrä selvitettiin kahdeksasta, suoraan Hauhonselkään laskevasta joki- ja ojauomasta (Taulukko 4, Kuva 3). Vuolujoen ravinnepitoisuuksien ja -kuormituksen muutos Eteläistenjärvestä joen alajuoksua kohti selvitettiin ottamalla näytteitä joen alajuoksulta, keskiosasta ja yläjuoksulta (Taulukko 4, Kuva 3). Kevättulvahuipun aikaan, tulvahuipun jälkeen, kesällä ja syksyllä toteutettiin laaja vesinäytteenotto kaikista oja- ja jokipisteistä. Laajojen näytteenottojen välissä toteutettiin suppeampia näytteenottoja, joissa näytteitä otettiin vain osalta pisteistä. Eteläistenjärven veden laatua tutkittiin kertaalleen loppukesällä (7.8.2013). Vesinäyte

15 otettiin 0,5 m syvyydestä. Ojanäytteet otettiin suoraan näytepulloon. Näytteistä analysoitiin fysikaalis-kemialliset muuttujat (Taulukko 5). Taulukko 4. Ojanäytepisteet ja näytteenottoajankohdat. X = näyte on otettu kyseisestä pisteestä kyseisenä ajankohtana. Kuiva = oja oli näytteenottohetkellä kuiva ja näytettä ei saatu. Näytepiste 6.3. 22 23.4. 29.4. 21.5. 18 19.6. 7.8. 28.10. 4.11. 12.11. Oja 1 x x x x Oja 2 x x x x x Oja 3 x x x x Oja 4 x x x x Oja 5 x x x Kuiva x VUORLUU x x x x x x x HAUH 2 x x x x Kuiva x x x Vuoluj. 1 x x x x x x x Vuoluj. 2 x x x x Vuoluj. 3 x x x x Vesinäytteenoton yhteydessä oja- ja jokipisteistä määritettiin veden virtaama (l s -1 ) ravinnekuormituksen laskentaa varten. Virtaaman määritys tapahtui uoman poikkileikkauksen pinta-alan ja veden virtausnopeuden perusteella. Ravinnekuormitus laskettiin kokonaisravinnepitoisuuksien ja virtaamatiedon avulla kertomalla ravinnepitoisuus (kg l -1 ) veden virtaamalla (l d -1 ). Taulukko 5. Oja- ja jokinäytepisteistä otetuille vesinäytteille tehdyt analyysit ja analysoinnissa käytetyt standardimenetelmät. Suure Menetelmä/standardi Sameus SFS-EN ISO 7027, 2000 Kiintoaine SFS-EN 872:2005 Sähkönjohtokyky SFS-EN 27888, 1994, (modif.) ph SFS 3021, 1979 Väri, lac Väri, liu COD(Mn) SFS 3036, 1981 SFS-EN ISO 7887:2012 osa 6, method C modif. SFS-EN ISO 7887:2012 osa 6 method C Kok.N Sisäinen menetelmä KVVY LA07 perustuu SFS-EN ISO 11905-1:1998 NO 23 -N SFS-EN ISO 13395, 1997 (modif.) NH 4 -N Sisäinen menetelmä KVVY LA23, perustuu SFS-EN ISO 11732:2005 Kok.P Sisäinen menetelmä LA006( SFS-EN ISO 6878;2004, modif. Aquakem) PO 4 -P Sisäinen menetelmä KVVY LA08 perustuu SFS-EN ISO 6878:2004 Hauhonselkään tulevan vuosikuormituksen suuruuden tarkka ja luotettava arvioiminen ojanäytteenoton perusteella olisi edellyttänyt tiheämpää, lähes viikoittaista näytteenottoa tai jatkuvatoimista virtaaman ja vedenlaadun mittausta (Rekolainen ym. 1991). Koska tällaisen toteuttamiseen ei ollut resursseja, turvauduttiin vuositason kuormitusmäärien tarkastelussa Suomen ympäristökeskuksen kehittämän ja ylläpitämän

16 WSFS-vesistömallijärjestelmän (Watershed simulation and forecasting system, Vehviläinen ym. 2005) Vemala-vedenlaatuosion kuormitusarvioihin (Huttunen ym. 2008). Vemala-vedenlaatuosuus perustuu kokonaisfosforin, kokonaistypen ja kiintoaineksen kuormitusta ja kulkeutumista laskeviin malleihin (Huttunen ym. 2008). Vemala arvioi alueella vuorokauden aikana eri maankäyttömuodoissa syntyvän kuormituksen, järviin tulevan kuormituksen, järvistä poistuvan kuormituksen ja sedimentaation sekä arvioi sisäisen kuormituksen määrää. Kuormitus arvioidaan alueella syntyvän valunnan ja ainepitoisuuden (esim. fosforipitoisuuden) mukaan. Pitoisuus riippuu valunnan määrästä ja vuodenajasta. Valunnan määrä perustuu WFSF-vesistömallijärjestelmään (Vehviläinen ym. 2005). Pelloilla syntyvän kuormituksen määrän arviointi perustuu Vihma-työkaluun (Puustinen, ym. 2010) sekä ICECREAM-malliin (Tattari, ym. 2001). Lisäksi peltojen ja metsien typpiprosessien arvioinnin taustalla on Vemalaa varten kehitetty typpimalli. Metsäalueilla muodostuvan kuormituksen määrä, typpi- ja fosforilaskeuman suuruus sekä haja-asutuksen kuormitus pohjautuvat Suomen ympäristökeskuksen kehittämän VEPS-kuormitusjärjestelmän arvioihin (Tattari & Linjama 2004). Pistekuormituksen suuruus perustuu ympäristöhallinnon VAHTI-järjestelmän tietoihin. Vemalavedenlaatuosuudessakäytettävät veden ainepitoisuuden määräävät parametrit on kalibroitu HERTTA-tietokantaan tallennettujen vedenlaatuhavaintojen perusteella. Vemala-vedenlaatuosiossa on valittavissa kolme eri versioita, joiden avulla kuormitusta arvioidaan eri tavalla yllä esitettyjen mallien kautta. Tässä tutkimuksessa kuormituksen muodostumista tarkasteltiin version 1 avulla, joka on ensimmäinen täysin valmis versio ja eniten käytetty. Peltokuormitus ja peltotoimenpiteiden vaikutus arvioidaan mallissa Vihma-työkalun avulla ja metsäkuormitus perustuu VEPS-arvioon. Ravinteiden pidättyminen järviin arvioidaan vesistöhavaintoihin sovitetulla pidättymiskertoimella. Sisäinen kuormitus perustuu malliin sovitettuun vakioon. Hauhonselän yläpuolisten järvien, Kirrisen ja Vuorenselän vaikutus Hauhonselän vedenlaatuun selvitettiin Vuorenselän laskujoen näytteenoton lisäksi tutkimalla järvien fysikaalis-kemiallista tilaa (Taulukko 3). Kirrisen ja Vuorenselän syvännealueiden vesinäytteet otettiin lopputalvella (6.3.2013) ja loppukesällä (7.8.2013) 1 m syvyydeltä, 3 m syvyydeltä sekä 1 m pohjan yläpuolelta, eli Kirrisellä 4 m syvyydeltä ja Vuorenselällä 5 m syvyydeltä. Näytteenotossa noudatettiin samoja menetelmiä kuin Hauhonselällä. Näytteet analysoitiin Kokemäenjoen vesistön vesiensuojeluyhdistyksen laboratoriossa. Tarkastelun tukena käytettiin myös Vuorenselästä, Kirrisestä ja Eteläistenjärvestä muihin tutkimuksiin ja velvoitetarkkailuihin liittyviä vedenlaatuaineistoja, jotka on koottu ympäristöhallinnon ylläpitämään HERTTA-tietokantaan. Kirrisen ja Vuorenselän veden laatua on tarkkailtu vuodesta 1974 alkaen säännöllisesti kaksi kertaa vuodessa talvi- ja kesäkerrostuneisuusaikana vuoteen 2008 saakka, jonka jälkeen Kirrisestä on otettu vesinäyte vielä elokuussa 2011. Eteläistenjärven veden laatua on tutkittu vuosina 1992, 1993, 2007 ja 2012 (n = 6). Eteläistenjärven tiedot poimittiin HERTTA-tietokannasta sekä Hämeenlinnan ympäristötoimen julkaisusta (Jutila 2008). 2.3.3. Ravinnekuormituksen tavoitetason asettaminen Järven ulkoisen kuormituksen vähennystarve arvioitiin Suomen ympäristökeskuksen kehittämän Lake Load Response (LLR) -internettyökalun avulla, joka on kehitetty vesienhoidon suunnittelun apuvälineeksi (Pätynen 2014). Työkalun avulla voidaan tarkastella ravinnekuormituksen vaikutuksia järvessä havaittuihin typpi- ja fosforipitoisuuksiin sekä kasviplanktonbiomassaan ja asettaa tavoitekuormat, joiden avulla saavutetaan vähintään hyvää ekologista tilaa vastaava typpi- ja fosforipitoisuustaso järvessä.

17 LLR-työkalun ravinnemalli arvioi ulkoisen kuormituksen vaikutuksen järven fosforija typpipitoisuuteen Vollenweiderin (1968, 1975, 1976) malleihin pohjautuvan Chapran (1975) ravinteiden pidättymismallin avulla. Bayes-tilastotiedettä ja Marcov Chain Monte Carlo (MCMC) menetelmää käyttäen voidaan Chapran mallissa esiintyvälle sedimentaationopeuden parametrille estimoida jakauma ja tarkastella estimaatin virhettä ja epävarmuutta. LLR-työkalulla tehtäviin ravinnepitoisuusennusteisiin tarvittiin tieto Hauhonselkään tulevasta, viipymäjaksolle lasketusta keskimääräisestä fosfori- ja typpikuormituksesta, havainnot niitä vastaavista, keskimääräisistä järven fosfori- ja typpipitoisuuksista sekä luusuan virtaamasta. LLR-työkalussa viipymäjakso tulee pyöristää seuraavalle tasavuodelle, joten Hauhonselän tapauksessa viipymäajaksi laskettiin yksi vuosi. Arvio järveen tulevasta keskimääräisestä fosfori- ja typpikuormituksesta saatiin WFSF- Vemala:sta. Järven typpi- ja fosforipitoisuustietoina käytettiin järven keskeisen syvännealueen pitoisuushavaintoja, joille laskettiin tilavuuspainotetut keskiarvot R-tilastoohjelmaa hyödyntäen. Tilavuuspainotettuja keskiarvoja varten tarvittiin tieto Hauhonselän eri syvyysvyöhykkeiden tilavuudesta, jotka saatiin ympäristöhallinnon HERTTAtietokannasta. LLR-työkaluun tarvittavat tiedot Hauhonselän kokonaistilavuudesta, keskisyvyydestä ja järvityypistä olivat LLR:n tietokannassa valmiina. Ravinnekuormituksen vähentämistarve arvioitiin vuosien 2000 2013 aineistoon perustuen. LLR-tarkastelun tuloksena saatiin arvio siitä, kuinka paljon fosfori- ja typpikuormitusta täytyy vähentää haluttuun tavoitetasoon pääsemiseksi. LLR -työkalussa ennusteet ilmoitetaan todennäköisyysjakaumina, joista on mahdollista poimia yksittäisiä arvoja (Pätynen 2014). Ulkoisen kuormituksen tavoitetaso valittiin korkeimman (80 %) todennäköisyysjakauman mukaan. Tämä on taso, jolla järven ravinnepitoisuuksien tavoitetila saavutetaan 80 %:n todennäköisyydellä, kun tehdään tarvittava kuormitusvähennys. 3. TULOKSET 3.1. Hauhonselän veden laatu vuonna 2013 Hauhonselän pääsyvännealueella (HAUH/4) vesi oli lopputalvella (6.3.2013) tummaa ja humuspitoista, mutta veden sameus oli vähäistä (Taulukko 6). Näkösyvyys oli 1,9 m. Pinnanläheisessä vedessä kokonaisfosforipitoisuus oli 15 µg l -1 ja kokonaistyppipitoisuus 730 µg l -1. Happipitoisuus oli koko vesipatsaassa hyvä (Taulukko 6). Pohjanläheisessä vesikerroksessa kokonaisfosforipitoisuus oli 25 µg l -1, eli hieman suurempi kuin päällysvedessä. Loppukeväällä (21.5.2013) otettujen näytteiden perusteella pääsyvännealueen pinnanläheisen vesikerroksen kokonaisravinnepitoisuudet olivat kohonneet selvästi lopputalvesta ja vesi oli lievästi sameaa. a-klorofyllipitoisuus oli matala. Keskikesän (10.7.2013) näytteiden perusteella pääsyvännealueen pinnanläheisen veden kokonaisfosforipitoisuus oli kohonnut keväästä. Kokonaistyppipitoisuus oli sen sijaan laskenut. A-klorofyllipitoisuus ei poikennut järvityypille ominaisesta tasosta (erinomaisessa tilaluokassa <13,5 µg l -1, Aroviita ym. 2012). Vesi oli sameaa ja näkösyvyys 1,2 m. Vesipatsas oli lievästi lämpötilakerrostunut, ja alusveden happitilanne oli päällysveteen nähden heikentynyt. Alusveden kokonaisfosforipitoisuus oli 28 µg l -1. Heinäkuun lopulla (31.7.2013) pääsyvännealueen alusveden happitilanne oli kohentunut. Päällysveden kokonaisfosforipitoisuus oli jälleen noussut edellisestä näytteenotosta ja typpipitoisuus laskenut. Syksyllä (3.9.2013) täyskierron alussa pääsyvännealueen vesipatsaan happipitoisuus oli tasainen. Pintaveden kokonaisfosforipitoisuus ja

18 kokonaistyppipitoisuus olivat laskeneet edellisestä näytteenottokerrasta. a- klorofyllipitoisuus oli tasolla 20 µg l -1, eli näytteenottokerroista korkein. Vitsiälänlahdessa (HAUH/3) happitilanne oli lopputalvella pohjan läheisyydessä heikko ja kokonaisfosforipitoisuus oli pinnanläheiseen veteen nähden yli kaksinkertainen (Taulukko 6). Keskikesällä (10.7.2013) alusvesi oli täysin hapeton ja fosforipitoisuus päällysveteen nähden selvästi kohonnut. Päällysveden kokonaistyppipitoisuus oli 860 µg l - 1, eli suurempi kuin pääsyvännealueella. Päällysveden kokonaisfosfori- ja a- klorofyllipitoisuus olivat kuitenkin hieman pääsyvännealuetta matalampia. Heinäkuun lopulla (31.7.2013) happitilanne oli kohentunut viiden metrin syvyydellä, mutta alusvesi oli edelleen täysin hapeton ja fosforipitoisuus korkea. Päällysvedessä kokonaisfosforipitoisuus oli kohonnut keskikesästä ja kokonaistyppipitoisuus laskenut. Syksyllä Vitsiälänlahden syvänteen pohjanläheinen vesikerros oli saanut happitäydennystä, mutta tilanne oli edelleen heikko. Alusveden kokonaisfosforipitoisuus oli laskenut kolmasosaan heinäkuun lopun pitoisuudesta. Järven eteläosassa (HAUH/4A) kokonaisravinnepitoisuudet olivat keväällä (21.5.2013) korkeita ja vesi oli sameaa (Taulukko 6). a-klorofyllipitoisuus oli sen sijaan matala. Veden humuspitoisuus oli veden värin ja kemiallisen hapenkulutuksen perusteella korkea. Keskikesällä järven keski- (HAUH/4B) ja eteläosassa (HAUH/4A) kokonaisfosforipitoisuus oli selvästi syvännealueita korkeampi ja vesi oli sameampaa. Kokonaistyppipitoisuus oli 780 820 µg l -1. Kasviplanktonin määrä oli eteläosassa korkea (a-klorof. 24 µg l -1 ). Keskiosassa a-klorofyllipitoisuus oli pääsyvännealueen tasolla. Heinäkuun lopussa kokonaisfosforipitoisuus oli järven etelä- ja keskiosassa erittäin korkea ja vesi edelleen hyvin sameaa. Kokonaistyppipitoisuus oli 700 720 µg l -1. Heinäkuun lopussa eteläosassa kasviplanktonin määrä oli a-klorofyllipitoisuuden (9,6 µg l -1 ) perusteella vähentynyt. Kasviplanktonin määrä oli suurin järven keskiosassa, jossa a- klorofyllipitoisuus oli 20 µg l -1. Ravinnepitoisuus oli sama kuin edeltävällä näytteenottokerralla. Eteläosassa sen sijaan typpipitoisuus oli kohonnut ja levämäärä a- klorofyllipitoisuuden perusteella lisääntynyt edellisestä näytteenottokerrasta. Pintaveden ravinnetaso oli järven keski- ja eteläosassa (HAUH/4B ja HAUH/4A) korkeampi kuin syvännealueilla (HAUH/4 ja HAUH/3) (Taulukko 6). Kokonaisfosforipitoisuudessa havaitut erot tasoittuivat loppukesää kohti, mutta syksyllä erot jälleen voimistuivat. Kokonaistyppipitoisuuden erot olivat etelä- ja keskiosan ja syvännealueiden välillä lievempiä, ja havaittavissa lähinnä keväällä ja syksyllä. Pintaveden samentuneisuus oli selvästi voimakkainta järven keski- ja eteläosassa, ja ero syvännealueisiin oli suuri. Levämäärä oli keskikesällä suurin järven eteläosassa ja loppukesällä järven keskiosassa. Syksyllä levää oli eniten järven pääsyvännealueella (HAUH/4). Vesi oli tumminta keski- ja eteläosassa, ja ero oli havaittavissa kaikilla näytteenottokerroilla.

19 Taulukko 6. Hauhonselän vedenlaatutulokset vuonna 2013. Syvyys tarkoittaa näytteenottosyvyyttä, O 2 happipitoisuutta, COD Mn kemiallista hapenkulutusta, N kokonaistyppipitoisuutta, P kokonaisfosforipitoisuutta ja Klorof. a-klorofyllipitoisuutta. Pvm Havainto- Syvyys Lt O 2 Sameus Väri COD Mn N P Klorof paikka m C mg l -1 FNU mg Pt l -1 mg l -1 O 2 µg l -1 µg l -1 µg l -1 6.3.2013 HAUH/3 1 0,8 11,4 0,54 64 12 730 12 6.3.2013 HAUH/3 5 2,2 5,8 0,91 71 12 830 17 6.3.2013 HAUH/3 7 3,2 1,9 3 100 13 1000 31 10.7.2013 HAUH/3 1 20,9 8,5 4,7 80 12 860 23 10.7.2013 HAUH/3 5 15,7 2,4 5,3 100 14 970 23 10.7.2013 HAUH/3 7 10,6 0 18 200 13 1200 66 10.7.2013 HAUH/3 0-2,0 8,7 31.7.2013 HAUH/3 1 21,2 8,7 4,7 65 13 690 35 31.7.2013 HAUH/3 5 16,8 6,7 2,8 68 12 630 20 31.7.2013 HAUH/3 7 11,8 0 20 230 17 1800 130 31.7.2013 HAUH/3 0-2,0 13 3.9.2013 HAUH/3 1 16,6 8,1 5,3 71 12 630 27 3.9.2013 HAUH/3 5 16,6 7,8 5,2 66 12 650 25 3.9.2013 HAUH/3 7 16,6 3 9,5 96 12 940 44 3.9.2013 HAUH/3 0-2,0 13 6.3.2013 HAUH/4 1 0,6 11,6 0,65 75 14 820 15 6.3.2013 HAUH/4 5 2,2 7,4 1,3 100 16 940 22 6.3.2013 HAUH/4 7 3,2 4,1 5,9 99 14 1100 25 21.5.2013 HAUH/4 1 15,4 9,6 1,7 99 15 960 19 21.5.2013 HAUH/4 5 12,7 9,6 1,5 97 15 960 18 21.5.2013 HAUH/4 7,5 8,4 8,3 2 96 14 940 18 21.5.2013 HAUH/4 0-2,0 4,7 10.7.2013 HAUH/4 1 20,9 8,1 5,3 86 13 770 28 10.7.2013 HAUH/4 5 20 7,9 5,2 84 13 830 21 10.7.2013 HAUH/4 7 16,5 2,8 6,6 110 13 940 28 10.7.2013 HAUH/4 0-2,0 14 31.7.2013 HAUH/4 1 20,2 8,6 5,5 70 13 660 32 31.7.2013 HAUH/4 5 19 8,5 5,2 70 13 650 26 31.7.2013 HAUH/4 7 17,3 6,2 6,9 88 13 690 29 31.7.2013 HAUH/4 0-2,0 17 3.9.2013 HAUH/4 1 16,4 8,4 5,1 65 12 600 27 3.9.2013 HAUH/4 5 16,4 8 5,2 65 12 610 30 3.9.2013 HAUH/4 7 16,4 8 5,8 66 12 640 31 3.9.2013 HAUH/4 0-2,0 20 21.5.2013 HAUH/4A 1 15,9 4,4 150 19 1100 27 5,6 10.7.2013 HAUH/4A 1 20,5 13 110 16 810 53 10.7.2013 HAUH/4A 0-1,5 23 31.7.2013 HAUH/4A 1 18,7 11 87 13 700 42 31.7.2013 HAUH/4A 0-1,5 9,6 3.9.2013 HAUH/4A 1 15,6 7 100 16 720 41 3.9.2013 HAUH/4A 0-1,5 15 10.7.2013 HAUH/4B 1 20,4 8,9 99 14 780 39 10.7.2013 HAUH/4B 0-2,0 12 31.7.2013 HAUH/4B 1 18,4 9,7 82 13 720 37 31.7.2013 HAUH/4B 0-2,0 20 3.9.2013 HAUH/4B 1 15,9 9,2 86 14 690 41 3.9.2013 HAUH/4B 0-2,0 16

20 3.2. Hauhonselän tilan kehitys vedenlaadun ja kasviplanktonin perusteella Hauhonselän vedenlaatuaineistosta oli havaittavissa selvä ja äkillinen muutos eri muuttujien arvoissa 1990-luvun lopulla. Tämä muutos havaittiin selkeimmin kokonaisfosfori-, kokonaistyppi-, a-klorofylli- ja happipitoisuuden, sameustason, väriarvon ja kemiallisen hapenkulutuksen (COD Mn ) lisääntymisestä (Taulukko 7). Muutoksen jälkeen veden laatu ei palautunut ennalleen, mutta toisaalta yhtä merkittävää heikentymistäkään ei tapahtunut. Kesäaikaisessa kokonaisfosforipitoisuudessa voimakkain muutos ajoittui pinnanläheisen vesikerroksen aineistossa leikkauspisteeseen 1997/1998 (Taulukko 7). Pohjanläheisen veden kokonaisfosforipitoisuuksissa voimakkain muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1998/1999 (Taulukko 7, Kuva 4 ). Pohjanläheisen vesikerroksen talviaikaisissa kokonaisfosforipitoisuuksissa voimakkain muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1999/2000 (Taulukko 7, Kuva 4 A). Pinnanläheisen vesikerroksen talviaikaisissa pitoisuuksissa ei tullut esiin selvää, äkillistä muutosta. Pinnanläheisen veden kokonaistyppipitoisuuksissa muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1998/1999 sekä kesäaikaisessa että talviaikaisessa aineistossa (Taulukko 7, Kuva 4 C ja D). Kuva 4. Hauhonselän kokonaisfosfori- ja kokonaistyppipitoisuuden kehitys pinnanläheisessä vedessä (1 m syvyydellä, tummanharmaa pylväs) ja pohjanläheisessä vedessä (noin 8 m, vaaleanharmaa pylväs) sekä aineistolle laskettu kolmen vuoden liukuva keskiarvo (kyseinen vuosi ja kaksi edeltävää vuotta). Yhtenäinen viiva kuvaa pinnanläheisen veden liukuvaa keskiarvoa ja katkoviiva pohjanläheisen. A: Kokonaisfosforipitoisuus lopputalvella vuosina 1974 2013, B: kokonaisfosforipitoisuus loppukesällä vuosina 1974 2013, C: kokonaistyppipitoisuus lopputalvella vuosina 1989 2013 ja D: kokonaistyppipitoisuus loppukesällä vuosina 1989 2013. Pohjanläheisen vesikerroksen talviaikaisissa happipitoisuuksissa selvä muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1997/1998 (Taulukko 7, Kuva 5 A). Kesällä 1997 pohjanläheisen vesikerroksen happitilanne oli silmämääräisen tarkastelun perusteella erityisen heikko, mutta selvä, tilastollisesti merkitsevä muutos ajoittui vasta leikkauspisteeseen 1999/2000 (Taulukko 7, Kuva 5 B).

21 Kuva 5. A: Hauhonselän happitilanteen kehitys lopputalvella vuosina 1974 2013 ja B: loppukesällä vuosina 1977 2013. Katkoviiva pitkillä viivoilla kuvaa pinnanläheisen veden tilannetta, katkoviiva lyhyillä viivoilla tilannetta 5 m syvyydellä ja yhtenäinen viiva tilannetta 1 m pohjan yläpuolella, eli noin 8 m syvyydellä. Pinnanläheisen veden kesäaikaisessa sameustasossa selvä muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1998/1999 (Taulukko 7, Kuva 6). Myös talviaikaisessa sameustasossa oli silmämääräisen tarkastelun perusteella havaittavissa kohoamista ja vuosien välisen vaihtelun lisääntymistä 1990-luvun lopulla ja edelleen 2000-luvun alussa, mutta U-testissä selvää muutosta ei tullut esiin (Taulukko 7, Kuva 6). Näkösyvyydessä selvää, tiettyyn leikkauspisteeseen ajoittuvaa muutosta ei tilastollisessa tarkastelussa tullut esiin, mutta silmämääräisen tarkastelun perusteella näkösyvyydessä oli havaittavissa selvää heikentymistä 1990-luvun puolivälin jälkeen (Taulukko 7, Kuva 6). Lopputalvella näkösyvyyden heikentyminen oli erityisen voimakasta (Kuva 6). Heikentyminen jatkui tasaisesti sekä lopputalvella että loppukesällä vuoteen 2013 saakka, eikä tasoittumista vaikuttanut tapahtuneen. Pinnanläheisen veden väriarvoissa ja kemiallisessa hapenkulutuksessa (COD Mn ) selvä muutos ajoittui leikkauspisteeseen 1998/1999 lopputalvella ja loppukesällä (Taulukko 7, Kuva 6).

Kuva 6. A: Hauhonselän sameuden, B: veden väriarvojen, C: kemiallisen hapenkulutuksen ja D: näkösyvyyden kehitys pinnanläheisessä vedessä vuosina 1987 2013 (sameus ja kemiallinen hapenkulutus) tai vuosina 1974 2013 (väri ja näkösyvyys). Kuvissa vaaleanharmaa pylväs/viiva kuvaa lopputalven tilannetta ja tummanharmaa pylväs/viiva loppukesän tilannetta. Yhtenäinen viiva kuvaa lopputalvea koskevalle aineistolle laskettua liukuvaa keskiarvoa (kyseinen vuosi ja kaksi edeltävää vuotta) ja katkoviiva vastaavasti loppukesän aineistolle laskettua liukuvaa keskiarvoa. 22

23 Taulukko 7. Mann-Whitney U-testin perusteella arvioidut leikkauspisteet, joiden kohdalla muutos on kyseisen muuttujan osalta selvin. Niitä muuttujia ei ole esitetty, joiden kohdalla selvää muutosta ei havaittu. P tarkoittaa kokonaisfosforipitoisuutta, N kokonaistyppipitoisuutta, O 2 happipitoisuutta, COD Mn kemiallista hapenkulutusta, ja a-klorof. a-klorofyllipitoisuutta. Kokonaisfosforipitoisuuden osalta tulokset koskevat sekä pinnan- (1 m) että pohjanläheisen (p-1 m) vesikerroksen aineistoa. Happipitoisuuden osalta tulokset koskevat pohjanläheistä vesikerrosta. a-klorofyllin osalta tulokset koskevat 0 2 m syvyyttä. Kokonaistyppipitoisuuden, sameuden, värin ja kemiallisen hapenkulutuksen (COD Mn ) osalta tulokset koskevat pinnanläheisen vesikerroksen aineistoa. Leikkauspiste Leikkauspiste Suure Ryhmä 1 Ryhmä 2 Suure Ryhmä 1 Ryhmä 2 P, p-1 m, talvi P, 1 m, kesä P, p-1 m, kesä N, talvi N, kesä O 2, p-1 m, talvi O 2, p-1 m, kesä 1986 1999 2000 2013 1985 1998 1999 2013 n 14 14 n 13 13 R 130,5 275,5 Sameus, kesä R 91 260 U 25,5 U <0,001 P 0,001 P <0,001 1982 1997 1998 2013 1984 1998 1999 2013 n 16 16 n 15 15 R 136 392 Väri, talvi R 165 300 U <0,001 U 45 P <0,001 P 0,005 1984 1998 1999 2013 1986 1998 1999 2013 n 15 15 n 13 13 R 120,5 344,5 Väri, kesä R 109,5 241,5 U 0,5 U 18,5 P <0,001 P 0,001 1989 1998 1999 2008 1987 1998 1999 2010 n 10 10 n 12 12 R 152 58 COD Mn, talvi R 90,5 209,5 U 3 U 12,5 P <0,001 P 0,001 1989 1998 1999 2008 1987 1998 1999 2010 n 10 10 n 12 12 R 60,5 149,5 COD Mn, kesä R 86,5 213,5 U 5,5 U 8,5 P 0,001 P <0,001 1982 1997 1998 2013 1991 1997 1998 2004 n 16 16 n 7 7 R 202,5 325,5 a-klorof. R 28,0 77,0 U 66,5 U <0,001 P 0,02 P 0,002 1988 1999 2000 2013 n 12 12 R 185,5 114,5 U 36,5 P 0,04

24 Hauhonselän kasviplanktonin kokonaisbiomassa oli aineiston perusteella 2000- luvulla suurempi kuin 1960-luvulla (Kuva 7). Mann-Whitneyn U -testin perusteella ero ei kuitenkaan ollut tilastollisesti merkitsevä (U = 5, n = 5, P = 0,117). Sinilevien osuus kokonaisbiomassasta kasvoi 1960-luvun jälkeen kokonaisbiomassaa selvemmin (Kuva 7) ja muutos oli myös tilastollisesti merkitsevä (U = 3, n = 5, P = 0,047). a-klorofyllipitoisuus alkoi silmämääräisen tarkastelun perusteella kasvaa kesällä 1997 (Kuva 8). Leikkauspisteeseen 1997/1998 ajoittui U-testin perusteella erittäin merkitsevä muutos (U = < 0,001, n1 ja n2 = 7, P = 0,002, Taulukko 7). A B Kuva 7. Hauhonselän kasviplanktonin kokonaisbiomassa (A) ja sinilevien prosenttiosuus kokonaisbiomassasta (B) 1960- (n=5) ja 2000-luvulla (n=5). 30 25 a-klorofylli (µg l -1 ) 20 15 10 5 0 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 Vuodet Kuva 8. Hauhonselän a-klorofyllipitoisuuden kehitys loppukesällä vuosina 1991 2013 0 2 m syvyydellä. 3.3. Hauhonselän ja Vuolujoen valuma-alueilla sijaitsevien järvien vedenlaatu Lopputalvella 2013 Kirrisen koko vesipatsaassa oli happea 1,9 5 mg l -1. Pinnanläheisen veden kokonaisfosforipitoisuus oli lopputalvella 24 µg l -1 ja kokonaistyppipitoisuus 1300

25 µg l -1. Pohjanläheisessä vesikerroksessa kokonaisfosforipitoisuus oli 43 µg l -1 ja typpipitoisuus sama kuin pinnassa (1300 µg l -1 ). Kesäkerrostuneisuusajan lopulla 2013 (7.8.2013) Kirrisen vesipatsas oli lievästi kerrostunut lämpötilan mukaan (lämpötila pinnassa 19,4 o C ja pohjalla 10,0 o C). Pohjan lähellä happea oli 1,6 mg l -1, eli matala. Pohjanläheisessä vedessä kokonaisfosforipitoisuus oli 35 µg l -1. Pinnanläheisen veden kokonaisfosforipitoisuus oli loppukesällä 62 µg l -1, mihin liittyi myös korkea a-klorofyllipitoisuus (21 µg l -1 ). Kokonaistyppipitoisuus oli pinnan läheisyydessä samalla tasolla kuin lopputalvella (1300 µg l -1 ). Lopputalvella 2013 Vuorenselän happipitoisuus oli jo pinnanläheisessä vedessä alhainen (kyllästysaste 39 %) ja 3 m syvyydestä alaspäin happea ei ollut lainkaan. Pohjanläheisessä vedessä kokonaisfosforipitoisuus oli jopa 960 µg l -1, josta 94 % oli liukoisessa muodossa. Rautapitoisuus oli pohjalla 17 mg l -1. Pohjan lähellä kokonaistyppipitoisuus oli 2900 µg l -1. Pinnanläheisessä vedessä kokonaisfosforipitoisuus oli 20 µg l -1 ja kokonaistyppipitoisuus 1300 µg l -1. Kesäkerrostuneisuusajan lopulla (7.8.2013) Vuorenselän pinnanläheisen veden kokonaisfosforipitoisuus oli 58 µg l -1 ja kokonaistyppipitoisuus 1200 µg l -1. Klorofyllipitoisuus oli jopa 50 µg l -1. Pinnanläheisessä vedessä hapen kyllästysaste oli yli 100 % mahdollisesti runsaan levätuotannon vuoksi. Pohjan lähellä happea oli kuitenkin enää alle 1 mg l -1 (kyllästysaste 10,6 %). Kokonaisfosforipitoisuus oli pohjalla 69 µg l -1. Eteläistenjärven vesi oli 7.8.2013 erittäin tummaa ja siinä oli voimakas humusleima. Veden ph oli lievästi happaman puolella. Kokonaisfosforipitoisuus oli erittäin korkea (58 µg l -1 ) ja siihen liittyi myös korkea a-klorofyllipitoisuus (42 µg l -1 ). Kokonaistyppipitoisuus oli 880 µg l -1. Happitilanteessa oli jo 0,5 m syvyydessä havaittavissa heikkenemistä, sillä kyllästysaste oli 63 %. 3.4. Hauhonselkään laskevien ojien veden laatu ja ravinnekuormitus Kokonaisfosfori- ja kokonaistyppipitoisuudet olivat kaikissa ojissa korkeita (Taulukko 8). Korkeimpia kokonaisfosforipitoisuudet olivat Rampsinojassa, Vuolujoen alajuoksulla sekä ojassa 1 (Taulukko 8). Korkeimmat kokonaistyppipitoisuudet mitattiin ojista 1 ja 2 (Taulukko 8). Kokonaistyppipitoisuudet olivat kaikissa ojissa korkeimmillaan tulvahuippujen aikaan keväällä ja syksyllä ja laskivat selvästi matalammalle tasolle kesällä (Taulukko 8). Syystulvaan aikaan kokonaistyppipitoisuudet olivat joillakin ojilla jopa kevättulvan tasoa korkeampia. Suurimmat ravinnemäärät tulivat Hauhonselkään Vuolujoen valuma-alueelta sekä Vuorenselän ja Kirrisen alueelta kaikilla havaintokerroilla (Taulukko 8). Kokonaisfosforikuormituksesta 73 % tuli Vuolujoen valuma-alueelta ja 19 % Vuorenselän ja Kirrisen alueelta. Kokonaistyppikuormituksesta 68 % tuli Vuolujoen valuma-alueelta ja 22 % Vuorenselän ja Kirrisen alueelta. Pienemmistä ojista oja 2 oli merkittävin kuormittaja (3,8 % kokonaisfosforikuormituksesta ja 5,8 % kokonaistyppikuormituksesta). Vaikka esim. Rampsinojasta ja ojasta 1 mitattiin suuria ravinnepitoisuuksia, ojista tuleva kuormitus jäi kuitenkin vähäisen vesimäärän vuoksi pieneksi (Taulukko 8). Vuolujoen valuma-alueelta tulevan kuormituksen suuruus vaihteli voimakkaasti. Ravinnekuormitus painottui kaikissa ojissa kevät- ja syystulvahuippuun (Taulukko 8). Kesällä kuormitus oli vähäisen virtaaman ja matalampien ravinnepitoisuuksien vuoksi pienempää.

26 Taulukko 8. Hauhonselkään laskevien uomien virtaama (l s -1 ) sekä ravinnepitoisuus (µg l -1 ) ja kuormitus (kg d -1 ) eri näytteenottoajankohdilta vuonna 2013. Sulkeissa on ilmoitettu havaintojen määrä, mikäli niitä on enemmän kuin yksi. Näytteenottopiste Suure Yksikkö Talvi Kevät Kesä Syksy Oja 1 Virtaama l s -1 6 24 (2) 3 9 Kokonaisfosfori µg l -1 39 150 (2) 83 110 kg d -1 0,02 0,3 (2) 0,02 0,1 Kokonaistyppi µg l -1 1000 7600 (2) 880 9000 kg d -1 0,5 15,9 (2) 0,2 7,1 Oja 2 Virtaama l s -1 27 201 (3) 27 98 Kokonaisfosfori µg l -1 55 96 (3) 87 83 kg d -1 0,23 1,5 (3) 0,2 0,7 Kokonaistyppi µg l -1 1300 5000 (3) 960 6700 kg d -1 1300 5001 (3) 2,3 57 Oja 3 Virtaama l s -1 13 217 (2) 9 68 Kokonaisfosfori µg l -1 28 34 (2) 32 34 kg d -1 0,03 0,6 (2) 0,024 0,2 Kokonaistyppi µg l -1 630 1300 (2) 750 1400 kg d -1 0,7 24 (2) 0,6 8 Oja 4 Virtaama l s -1 1,5 10,7 (2) 0,09 8 Kokonaisfosfori µg l -1 46 60 (2) 56 66 kg d -1 0,01 0,04 (2) 0,0004 0,05 Kokonaistyppi µg l -1 700 1300 (2) 800 1400 kg d -1 0,09 1,2 (2) 0,006 1,0 Oja 5 Virtaama l s -1 17 41 (2) 4 35 Kokonaisfosfori µg l -1 46 70 (2) 34 77 kg d -1 0,07 0,25 (2) 0,01 0,2 Kokonaistyppi µg l -1 2100 3300 (2) 1600 3200 kg d -1 3 12 (2) 0,5 9,7 VUORLUU Virtaama l s -1 90 450 1606 (3) 164 426 (2) 391 Kokonaisfosfori µg l -1 31 50 67 (3) 51 57 (2) 39 kg d -1 0,2 1,9 9,3 (3) 0,7 2,1 (2) 1,3 Kokonaistyppi µg l -1 1100 1800 3200 (3) 1200 1300 (2) 1200 kg d -1 8,6 73 444 (3) 17 48 (2) 41 HAUH 2 Virtaama l s -1-3 18,6 (3) 16,6 25 (2) Kokonaisfosfori µg l -1 190 150 250 (3) 77 130 (2) kg d -1-0,06 0,3 (3) 0,17 1,19 (2) Kokonaistyppi µg l -1 3500 2400 4100 (3) 2000 2500 (2) kg d -1-0,6 6,6 (3) 3,6 4,3 (2) Vuoluj.1 Virtaama l s -1-1345 4352 (3) 735 1740 (2) 2075 Kokonaisfosfori µg l -1 39 40 59 (3) 67 110 (2) 48 kg d -1-6,2 22 (3) 4 16,5 (2) 8,6 Kokonaistyppi µg l -1 900 1000 2700 (3) 860 1100 (2) 2700 kg d -1-116 1015 (3) 54 165 (2) 484 Kokonaistyppipitoisuudet olivat Vuolujoella korkeimmillaan kevättulvahuipun aikaan ja syksyllä (Kuva 11 C). Loppukeväällä tulvahuipun jälkeen ja kesällä pitoisuudet olivat selvästi matalampia. Kokonaisfosforipitoisuudet olivat melko tasaisia eri havaintokerroilla. Ravinnepitoisuudet ja -kuormitus olivat korkeita jo Vuolujoen ylimmällä

27 näytteenottopisteellä (Kuva 11 A-D). Kevättulvahuipun aikaan kokonaistyppipitoisuus kasvoi voimakkaimmin joen yläjuoksun ja keskiosan välillä (Kuva 11 C). Kokonaisfosforipitoisuus kasvoi tasaisesti näytepisteiden välillä (Kuva 11 A). Loppukeväällä ja alkukesällä kokonaistyppipitoisuus kasvoi eniten joen yläjuoksun ja keskiosan välillä, mutta kokonaisfosforipitoisuus sen sijaan keskiosan ja alajuoksun välillä. Syksyllä ravinnepitoisuudet kasvoivat sekä kokonaistypen että kokonaisfosforin osalta eniten yläjuoksun ja joen keskiosan välillä. Kokonaisuudessaan sekä kokonaisfosfori- että kokonaistyppikuormitus kaksinkertaistuivat Vuolujoella alaspäin mentäessä kaikilla näytteenottokerroilla (Kuva 11 B ja D). Kuva 11. Ravinnepitoisuuksien ja -kuormituksen kehitys Vuolujoen näytteenottopisteillä vuonna 2013. Kuvassa A ja C on esitetty fosfori- ja typpipitoisuudet Vuolujoen näytepisteillä eri näytteenottohetkillä ja kuvassa B ja D vastaavasti fosfori- ja typpikuormitus. 3.5. Ravinnekuormituksen tavoitetaso Vesistömallijärjestelmän Vemala-vedenlaatuosion mukaan Hauhonselkään tuleva fosforikuormitus vuosina 2000 2013 oli keskimäärin 0,39 kg d -1 ja typpikuormitus keskimäärin 11,2 kg d -1. Jotta vesipolitiikan puitedirektiivissä asetettu tavoite hyvästä ekologisesta tilasta saavutettaisiin, tulisi kuormitus saada LLR-työkalun mukaan fosforin osalta keskimäärin tasolle 0,36 kg d -1 ja typen osalta keskimäärin tasolle 9 kg d -1. Fosforikuormituksen pitäisi tämän tavoitetason saavuttamiseksi vähentyä 10 % ja typpikuormituksen 20 %. Tällä kuormitusvähennyksellä ei kuitenkaan saavuteta 2000- lukua edeltänyttä keskimääräistä kokonaistyppi- (ka 1989 1997: 480 µg l -1 ) ja kokonaisfosforipitoisuutta (ka 1974 1997: 20 µg l -1 ) Hauhonselällä. Jotta tämä pitoisuustaso saavutettaisiin, pitäisi fosforikuormitus saada tasolle 0,23 kg d -1 ja typpikuormitus tasolle 6,2 kg d -1, jolloin vähennystarve olisi sekä kokonaisfosforin että kokonaistypen osalta noin 40 %.